Estudo da comunidade de diatomáceas e utilização de índices para a avaliação da qualidade da água de algumas ribeiras da ilha da Madeira

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Estudo da comunidade de diatomáceas e utilização de índices para

a avaliação da qualidade da água de algumas ribeiras da ilha da

Madeira

Cristina Gomes da Horta Rodrigues

DEPARTAMENTO DE ZOOLOGIA E ANTROPOLOGIA

FACULDADE DE CIÊNCIAS DA UNIVERSIDADE DO PORTO

2007

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Estudo da comunidade de diatomáceas e utilização de índices para

a avaliação da qualidade da água de algumas ribeiras da ilha da

Madeira

Cristina Gomes da Horta Rodrigues

Dissertação de Mestrado em Hidrobiologia apresentada à Faculdade de Ciências

da Universidade do Porto.

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DEPARTAMENTO DE ZOOLOGIA E ANTROPOLOGIA

FACULDADE DE CIÊNCIAS DA UNIVERSIDADE DO PORTO

Por todo o apoio dado, confiança depositada, dedicação e sacrifícios feitos... dedico este trabalho aos meus pais.

AGRADECIMENTOS

À Professora Doutora Maria Natividade Vieira agradeço a orientação deste trabalho, o apoio técnico e científico, a disponibilidade e a amizade.

Ao Professor Doutor Mário Pereira agradeço a co-orientação deste trabalho, o apoio nas saídas de campo realizadas e, em todas as fases do trabalho, a disponibilidade e a amizade.

Ao Professor Doutor Fernando Gonçalves agradeço o acompanhamento nas saídas de campo, o apoio e a amizade.

Um agradecimento a todos aqueles com quem trabalhei ao longo deste tempo e que de uma forma ou de outra me ajudaram ou apoiaram neste trabalho: Daniela, Viviana, Ana Marta, Bruno, Catarina e Sónia.

À Paula agradeço de forma particular toda a sua ajuda, conhecimento transmitido e apoio dado, desde o início até ao fim do trabalho.

Agradeço à Dona Hélia o apoio demonstrado e os conhecimentos partilhados.

À Professora Doutora Cândida Gil e ao Professor Doutor Rino, agradeço as conversas que tivemos, que muito enriqueceram os meus conhecimentos acerca das microalgas.

À Professora Doutora Cândida Gil agradeço particularmente o esclarecimento de dúvidas taxonómicas e a bibliografia cedida.

À Marta agradeço a leitura da tese e das correcções ao nível da escrita. Ao meu irmão e à Ana agradeço as palavras de apoio e incentivo. Ao Germano agradeço o apoio, o companheirismo e a paciência.

RESUMO

As diatomáceas têm sido muito utilizadas para monitorização dos sistemas aquáticos na Europa. Vários estudos têm sido feitos em Portugal durante as últimas décadas, utilizando diatomáceas mas nenhum estudo foi ainda efectuado na Madeira. Este trabalho teve assim o objectivo de estudar as comunidades de diatomáceas de 12 locais de 5 ribeiras da ilha da Madeira, de forma a conhecer a sua ecologia e de testar a aplicabilidade dos índices diatómicos na determinação da qualidade da água. Parâmetros ambientais e biológicos foram estudados sazonalmente.

As águas superficiais da Madeira são bem oxigenadas e neutras a alcalinas em todos os locais amostrados. Um total de 189 taxa (espécies e ou variedades) foi identificado durante o estudo e foram encontradas espécies endémicas nos locais altos de Laurissilva: Navicula madeirensis e Nitzschia macaronesica. Os dados foram submetidos a uma análise multivariável de forma a relacionar a taxocenose de diatomáceas com as variáveis ambientais. Este estudo mostra que as diatomáceas nas ribeiras da Madeira, são mais influenciadas por características locais desta região biogeográfica do que por variáveis de poluição. A variação na distribuição das diatomáceas entre os vários locais, foi mais fortemente relacionada com variáveis fisiográficas como a altitude. Os parâmetros ambientais pH e Ca + foram também importantes

na distribuição das diatomáceas. Estes factores parecem estar relacionados com a geologia regional. Várias espécies foram dominantes e ubíquas com largas tolerâncias para as variáveis ambientais. O método das médias ponderadas foi usado para estimar o óptimo e as tolerâncias do pH para algumas espécies de diatomáceas. As preferências ecológicas calculadas para o pH foram em geral mais altas que aquelas já estabelecidas que acentua a importância de estimar regionalmente o pH.

As variáveis associadas à poluição, embora com menor significância, também influenciaram a distribuição das diatomáceas. Segundo os resultados obtidos, as diatomáceas epilíticas podem ser utilizadas na monitorização da qualidade da água na Madeira e o IPS é o melhor índice aplicável. A qualidade da água variou em geral, entre uma muito boa qualidade nos locais de referência de maiores altitudes e uma má qualidade no local a jusante da Ribeira de Machico (Ml). Houve de uma maneira geral segundo os índices uma melhoria da qualidade da água na Primavera.

Para o melhor desempenho dos índices sugere-se no futuro a sua adequação às características da ilha da Madeira, particularmente aquele que apresenta melhor aplicabilidade, o IPS.

ABSTRACT

Diatoms have been used a lot for monitoring aquatic systems in Europe. Many studies have been done in Portugal during the last decades using diatoms, but no study had been done still in Madeira. This work had the purpose of studying the diatom communities of 12 sites of 5 rivers of the Island of Madeira in order to know their ecology and to test the applicability of the diatom indices in determining the water quality. Environmental and biological parameters were seasonally studied.

The surface waters of Madeira are well oxygenated and neutral to alkaline at all the studied sites. A total of 189 taxa (species and or varieties) were identified during the study and endemic species were found at the high altitude sites of laurisilva: Navicula madeirensis and

Nitzschia macaronesica. Data was processed by multivariate analysis to relate the biological

assemblages of taxa with the environmental variables. This study shows that diatoms in Madeira are more influenced by local characteristics of this biogeographical region than by pollution variables. The variation in diatom assemblages between sites was most strongly related to physiographical variables such as altitude. The environmental parameters pH and Ca2+ were also important in diatom distribution. These factors seem to be linked to regional

geology. Many species were dominant and ubiquitous with broad tolerances for the environmental variables. Weighted averaging was used to estimate pH optima and tolerances of some diatom taxa. The ecological preferences calculated for pH were in general higher than the ones already established, which enhances the importance of regional estimations of pH.

Pollution factors although with less significance, also influenced diatom assemblages. The results obtained in this study indicate that epilithic diatoms can also be used in monitoring the water quality of the rivers of Madeira and that IPS seems to be the best applicable index. The water quality varied between a very good quality in general at the high altitude, reference sites and a bad quality at the downstream site of River Machico (Ml). The indices indicated in general a better water quality in Spring.

A suggestion for the best performance of the indices is that they are adjusted to the characteristics of the Island of Madeira, in particular the one that presents better applicability, the IPS.

RÉSUMÉ

Les diatomées ont été très utilisées pour la surveillance des systèmes aquatiques en Europe. Plusieurs études, utilisant des diatomées, ont menées au Portugal durant les dernières décennies, mais aucune étude n'avait été effectuée à Madère. L'objectif de ce travail a donc été celui d'étudier les communautés de diatomées de 12 lieux de 5 rivières de Madère, de manière à connaître son écologie et expérimenter l'applicabilité des indices diatomiques dans la détermination de la qualité de l'eau. Des paramètres environnementaux et biologiques ont été étudiés de façon saisonnière.

Les eaux superficielles de Madère sont bien oxigenées et neutres aux alcalines, dans tous lieux échantillonés. 189 taxa (espèces ou variétés) ont été identifiées durant l'étude et des espèces endémiques ont été trouvées dans les lieux hauts de Laurissilva: Navicula

madeirensis et Nitzschia macaronesica. Les données ont été soumises à une analyse

multivariée pour mettre en rapport les communautés de diatomées et les variables environnementales. Cette étude a montré que les diatomées des rivières de Madère sont plus influencées par des caractéristiques locales de la région bio-géographique que par des variables de pollution. La variation de la distribution des diatomées entre les divers lieux a été plus fortement mise en relation avec des variables phisiographiques comme l'altitude. Les paramètres environnementaux pH et Ca2+ ont aussi été importants dans la distribution des

diatomées. Ces facteurs semblent être en relation avec la géologie régionale. Plusieurs espèces ont été dominantes et ubiques, avec de larges tolérances aux variables environnementales. La méthode des moyennes pondérées a été utilisée pour estimer l'optimum et les tolérances du pH pour quelques espèces de diatomées. Les préférences écologiques calculées pour le pH ont été en général plus importantes que celles déjà établies, ce qui accentue l'importance de calculer le pH par régions.

Les variables associées à la pollution ont aussi influencé la distribution des diatomées bien que dans une moindre mesure. Selon les résultats obtenus, les diatomées epiphyllum peuvent aussi être utilisées pour la surveillance de la qualité de l'eau dans les rivières de Madère et l'IPS semble être le meilleur indice applicable. La qualité de l'eau a varié entre très bonne, en général dans les lieux de référence de plus haute altitude, et mauvaise, dans le lieu en aval de la Rivière de Machico (Ml). De façon générale, il a y eu selon les indices une amélioration de la qualité de l'eau au printemps. Pour une meilleure performance des indices nous suggérons à l'avenir son adéquation aux caractéristiques de Madère, en particulier celui qui a une

ÍNDICE

Agradecimentos 5 Resumo 6 Abstract 7 Résumé 8 1. Introdução 11 1.1. Caracterização da ilha da Madeira 13

1.2. A água e a legislação 14 1.3. A sua monitorização físico-química e biológica 15

1.4. As diatomáceas: caracterização e ecologia 16

1.5. Os índices de qualidade da água 18

1.6. Objectivos 19 2. Material e métodos 21

2.1. Area de estudo 23 2.1.1. As ribeiras amostradas e os locais de amostragem 23

2.2. Amostragem no campo 26 2.2.1. Parâmetros ambientais 26 2.2.2. Parâmetros biológicos 26 2.3. Análise laboratorial 27 2.3.1. Parâmetros químicos 27 2.3.2. Parâmetros biológicos 27 2.4. Análise estatística 28 2.4.1. Análise de dados: índices biológicos e estrutura da comunidade 28

2.4.2. Análise multivariável e determinação de óptimos e tolerâncias 28

3. Resultados 31 3.1. Parâmetros ambientais 3 3

3.2. Parâmetros biológicos 36 3.2.1. Composição específica e estrutura da comunidade de diatomáceas 36

3.2.3. Preferências ecológicas das diatomáceas 43

3.3. Qualidade biológica da água 46 3.3.1. índices diatómicos e indicação da qualidade da água 46

3.3.2. A relação entre os diferentes índices diatómicos, o índice de diversidade

e as variáveis ambientais 49 3.3.3. A classificação das ribeiras de acordo com os valores do índice IPS 51

4. Discussão 53 5. Conclusões finais 61

1.1. Caracterização da Ilha da Madeira

O Arquipélago da Madeira está situado no oceano Atlântico a sudoeste da Península Ibérica entre 32°23' N a 33°07 N e entre 16°15' W a 17°15' W (Scheidegger, 2002) e pertence à Região Biogeográfíca da Macaronésia (Figura 1.1). Este é o nome dado ao grupo de arquipélagos composto por Açores, Canárias, Cabo Verde e Madeira (Scheidegger, 2002), que têm em comum uma floresta única chamada Laurissilva, onde predomina uma vegetação pertencente à família Lauraceae (SRARN, 2004).

As ilhas que formam o arquipélago da Madeira são a ilha da Madeira, a ilha de Porto Santo e as ilhas desabitadas Desertas e Selvagens (LNEC, 1994). A ilha da Madeira é a ilha de maiores dimensões, apresentando um comprimento máximo de 58 km e uma largura máxima de 23 km (Scheidegger, 2002). 40" N . _ 30" N . _ 20" N IO" N-AÇORES MADEIRA CANÁRIAS ,Z CABO VERDE (I 51)0 1000 km i i i 30" W 20° W 10" W

As ilhas da Macaronésia têm uma geologia distinta, diferem da Península Ibérica por serem predominantemente basálticas e geologicamente novas, em vez de terem uma geologia sedimentar. A diversidade é mais baixa nas comunidades de água doce na Macaronésia do que nos sistemas continentais. Os macroinvertebrados têm sido os mais estudados na Macaronésia especialmente na Madeira. As macrófítas são pouco desenvolvidas e pouco diversificadas. Os peixes são considerados inadequados para a monitorização ecológica nestas ilhas devido à sua baixa diversidade e distribuição restrita (Hughes, 2005).

O fitobentos como é o caso das diatomáceas, não tem ainda sido alvo de estudo na Madeira, enquanto que no continente português especialmente na parte centro e norte, vários estudos têm sido efectuados (Almeida et ai., 1999; Almeida & Gil, 2001). As diatomáceas seriam o fitobentos mais adequado a estudar nos sistemas lóticos da Madeira (Hughes, 2005).

Muitos dos sistemas lóticos da ilha estão associados à floresta indígena Laurissilva. A floresta Laurissilva é uma relíquia do Terciário e a maior área do mundo (aproximadamente 15 000 hectares) está na Madeira e é considerada Património Mundial pela UNESCO (SRARN, 2004; Hughes, 2005). Esta floresta é também conhecida pelas suas características hidrófilas, pois contribui na captação da água proveniente da precipitação e dos nevoeiros (SRARN, 2004), garantindo a manutenção dos caudais de ribeiras e nascentes. A Madeira possui aproximadamente 126 bacias hidrográficas e cerca de 234 ribeiras. As águas da ilha são principalmente bicarbonatadas sódicas e cloretadas sódicas e pouco mineralizadas, apresentando uma condutividade média de aproximadamente 300uS cm"1 (Hughes, 2003).

1.2. A água e a legislação

A água é essencial à vida e por isso é um recurso natural precioso que deve ser protegido. Têm sido criadas várias Directivas sobre a Água na União Europeia ao longo dos anos, mas foi com a Directiva 2000/60/CE do Parlamento Europeu e do Conselho - Directiva Quadro da Água- que um quadro comunitário de políticas de água ficou estabelecido, com vários objectivos ambientais. Esta Directiva Quadro da Água foi aprovada em Junho de 2000, ainda no decurso da Presidência Portuguesa da União Europeia.

Com esta Directiva, todas as águas têm um estatuto de protecção e os Estados Membros são obrigados a garantir a elaboração de programas de monitorização do estado das

deve ser concebida de forma a haver uma avaliação do estado ecológico e químico em cada bacia para permitir a classificação da água em 5 classes: estado excelente, bom, razoável, medíocre e mau (Directiva 2000/60/CE). Esta directiva foi transposta para a ordem jurídica nacional em Dezembro de 2005.

1.3. A monitorização físico-química e biológica

Uma frequente monitorização dos sistemas aquáticos permite reunir informação sobre a qualidade hídrica. Esta monitorização é geralmente feita pela análise de vários parâmetros físico-químicos e biológicos.

As concentrações de azoto, nos seus diferentes estados de oxidação (NO3", NO2" e NH4+) são parâmetros importantes na determinação da poluição orgânica. O ciclo natural do

azoto no meio pode ser perturbado pelas águas residuais domésticas e industriais e pelos fertilizantes utilizados na agricultura. Quando a concentração de oxigénio é baixa, há uma maior probabilidade dos nitratos se reduzirem às outras formas azotadas. Os nitritos, em sistemas bem oxigenados são rapidamente oxidados a nitratos. A amónia resulta da redução de nitratos e nitritos. Num sistema natural e sem intervenção humana, os nitratos são geralmente mais abundantes, seguidos da amónia e por fim dos nitritos (Waite, 1984).

O fósforo encontra-se nos meios aquáticos sob a forma de fosfatos. Os fosfatos são um outro parâmetro físico-químico importante que pode resultar dos detergentes dos esgotos e dos fertilizantes usados na agricultura (Almeida, 1998; Giller & Malmqvist, 1998).

Os sulfatos podem ser encontrados naturalmente no meio aquático devido à erosão, presença de sais e actividade geotérmica. É um importante parâmetro porque elevados níveis de sulfato no meio aquático podem indicar poluição atmosférica. Noutros casos, esta pode resultar da utilização de fungicidas contendo enxofre, utilizados no tratamento de vinhas (Hughes, 2003).

Um outro parâmetro utilizado é o oxigénio dissolvido na água e a sua percentagem de saturação. Os meios limpos são geralmente saturados de oxigénio enquanto os meios poluídos organicamente podem ter baixos níveis de oxigénio (Giller & Malmqvist, 1998). E necessário, contudo, um certo cuidado na interpretação destes parâmetros pois o oxigénio pode variar em função de factores como a temperatura, pressão atmosférica, velocidade da corrente, fotossíntese e respiração. Torna-se importante por isso, determinar o maior número possível

de parâmetros físico-químicos. Dois outros parâmetros importantes são o pH e a condutividade.

O pH de certos compostos químicos varia ao dissolverem-se. A condutividade corresponde à quantidade de sais ionizáveis dissolvidos na água. Por exemplo: a condutividade da água destilada é praticamente zero (Jeffries & Mills, 1990).

A concentração de cloretos pode ser uma boa indicação do grau de eutrofização da água (Nisbet & Verneaux, 1970) embora maiores concentrações possam também ser encontradas nas zonas litorais resultantes do efeito de aerossóis nas águas superficiais (Hughes, 2003). A "dureza" da água expressa em mg l"1 é geralmente definida pela presença de Ca2+ e Mg2+.

Apesar da importância destes parâmetros, a interpretação do estado físico-químico de um habitat torna-se difícil, dado que é uma caracterização insuficiente devido a múltiplos e complexos efeitos que ocorrem nas formações aquáticas (Round, 1991). A análise das características físico-químicas do meio aquático é pontual no espaço e no tempo e os parâmetros analisados são limitados. É por isso importante incluir parâmetros biológicos no estudo hídrico. Os estudos biológicos permitem determinar mudanças na estrutura das comunidades de um dado meio aquático (Suess, 1982). Um exemplo de organismos que têm sido usados na monitorização biológica da água são as diatomáceas.

As diatomáceas são os produtores primários mais comuns e diversos nos rios e ribeiras. Estas algas têm sido usadas como indicadores na determinação de condições ambientais, desde o início do século XX, porque podem detectar directamente várias mudanças físicas, químicas e biológicas nestes ecossistemas. As diatomáceas têm um curto tempo de geração e por conseguinte podem rapidamente indicar diferentes tipos de impactos, ao modificarem a sua abundância e composição taxonómica. Estas microalgas existem também um pouco por todo o lado. Por todas estas razões, as diatomáceas representam um grupo de bons organismos indicadores de acordo com a Directiva Quadro da Água (Stoermer & Smol, 1999; Juttner & Cox, 2000; Licursi & Gómez, 2002; Schaumburg et ai., 2004).

1.4. As diatomáceas - caracterização e ecologia

As diatomáceas são organismos eucariotas pertencentes ao Phylum Heterokontophyta e à classe Bacillariophyceae. Esta classe pode ser dividida em dois grupos: diatomáceas

Existem mais de 250 géneros de diatomáceas e cerca de 100 000 espécies (Van den Hoek et al., 1995). A principal característica destas algas microscópicas é a sua parede celular que é muito silicifícada e cujo tamanho, forma e ornamentação é importante para a classificação taxonómica das diatomáceas (Round et ai., 1990; Stoermer & Smol, 1999).

Actualmente as diatomáceas são utilizadas na monitorização da qualidade da água, com base fundamentalmente, no conhecimento mais ou menos aprofundado da ecologia dos

taxa. As espécies que são menos frequentes e que têm uma distribuição espacial restrita são

melhores indicadoras do meio, pois têm preferências ecológicas distintas enquanto que as espécies mais frequentes apresentam uma grande tolerância aos diversos factores ecológicos (Almeida, 1998; Gil, 1988).

As diatomáceas bênticas ou perifíticas vivem associadas a substratos. A comunidade perifítica é classificada como epilítica se o substrato for material rochoso (Prygiel & Coste, 2000). No estudo da avaliação biológica da qualidade da água, a análise das diatomáceas epilíticas adquire maior importância em relação ao fitoplâncton. Pois estes organismos são sésseis, traduzindo bem as características do meio.

A abundância de espécies de diatomáceas e a maneira como estão distribuídas nas comunidades biológicas depende de vários factores, como competição e factores ambientais que são necessários ao seu crescimento e reprodução. Esta relação entre as abundâncias das diatomáceas e as variáveis ambientais pode ser investigada através de instrumentos matemáticos como a análise canónica de correspondências (ter Braak & Verdonschot, 1995; Gevrey et ai., 2004). Esta análise é um método multivariável que relaciona as comunidades biológicas com o ambiente (ter Braak & Verdonschot, 1995).

Várias espécies de diatomáceas são indicadoras para uma variedade de parâmetros ambientais. Existem valores indicadores propostos por van Dam et ai. (1994) para o pH, a salinidade, os níveis tróficos e de saprobia, entre outros, para a maioria dos taxa identificados nas floras mais usadas (Denys, 2004). A distribuição das diatomáceas pode variar, porém, em função de vários factores, incluindo factores biogeográficos e biogeoquímicos (Leira & Sabater, 2005). E importante por isso definir as suas características autoecológicas nos diferentes locais geográficos (Almeida & Gil, 2001). Nos estudos autoecológicos, os óptimos e as tolerâncias dos taxa podem ser determinados pelo método das médias ponderadas (Line et ai., 1994). Estes estudos baseiam-se na ideia de que as espécies que têm os seus óptimos semelhantes à variável ambiental medida na água (ex. pH), serão as espécies mais abundantes naquele local (Birks et ai., 1990).

1.5. Os índices de qualidade da água

As diatomáceas têm sido alvo de estudo um pouco por todo o mundo (Giorgi & Malacalza, 2002; Wu & Kow, 2002; Lobo et ai., 2004; Taylor et ai., 2005; Tang et ai., 2006) particularmente na Europa (Whitton et ai., 1991; Whitton & Rott, 1996; Prygiel et ai, 1999) onde têm sido muito utilizadas para a monitorização dos sistemas aquáticos.

Na Europa, as diatomáceas bênticas têm sido utilizadas regularmente na monitorização dos sistemas lóticos (Goma et ai., 2004). Estas microalgas conseguem dar informação sobre o meio em que estão. A informação é resumida pelos índices bióticos num número que corresponde a uma classe de qualidade da água. Os índices bióticos baseiam-se no conceito de organismo indicador e na autoecologia das espécies (Almeida, 1998). A maioria dos índices calculados utiliza a fórmula de Zelinka e Marvan (1961), que é uma média ponderada dos valores indicadores das espécies. Os índices diferem basicamente no número de indicadores e na lista de taxa utilizada nos cálculos. Existem vários índices bióticos: o índice de Descy ou DES (Descy, 1979); o índice de poluossensibilidade específica ou IPS (Coste in CEMAGREF, 1982); o índice de Sládecek ou SLA (1986); o índice de Leclercq e Maquet ou L&M (Leclercq & Maquet, 1987); o índice da Comunidade Económica Europeia (Descy & Coste, 1990, 1991)- CEE; o índice diatómico genérico ou GDI (Coste & Ayphassorho, 1991); o índice de poluição/eutrofização ou EPI-D (DelPUomo, 1996); o índice diatómico de Artois-Picardie ou ID AP (Prygiel et ai., 1996); o índice biológico diatómico ou IBD (Lenoir & Coste, 1996); o índice de Schiefele e Schreiner ou SHE (Schiefele & Schreiner, 1991); o índice de Rott ou ROTT (Rott, 1991); o índice trófico diatómico ou TDI (Kelly & Whitton, 1995) e o índice de Watanabe ou WAT (Watanabe, 1986). A maioria destes índices foram criados para indicar a qualidade geral da água. índices como o EPI-D e o TDI indicam principalmente nutrientes ou eutrofização. Além dos índices bióticos, índices de diversidade podem também ser úteis na detecção de mudanças na estrutura da comunidade através da comparação entre condições de referência e condições de impacto (Sabater, 2000).

Vários estudos têm sido feitos em Portugal, durante as últimas décadas, utilizando diatomáceas como bioindicadores e aplicando os índices diatómicos na avaliação da qualidade da água (Gil, 1988; Almeida, 1998; Almeida et ai., 1999; Almeida & Gil, 2001; Nunes et ai., 2003). O índice IPS é aquele que tem sido mais aplicado em Portugal continental devido a ter uma boa correlação com os parâmetros físicos e químicos (Almeida, 1998; Nunes et ai.,

2003). Este índice é considerado um índice de referência, é regularmente actualizado e tem em conta quase todos os taxa (Nunes et ai., 2003).

1.6. Objectivos

Enquanto os macroinvertebrados têm sido usados como bioindicadores da qualidade da água (Hughes, 2003), a utilização de diatomáceas e de índices bióticos na avaliação dos sistemas aquáticos ainda não foi levada a cabo na Madeira. Dada a ausência de estudos efectuados sobre microalgas em geral e de diatomáceas em particular, nesta ilha, resumindo-se a informação apenas a alguns registos de taxa de diatomáceas publicadas em Lange-Bertalot (1993), pretendeu-se com este trabalho efectuar um estudo sobre as comunidades de diatomáceas de algumas ribeiras, de forma a tentar atingir os seguintes objectivos:

• conhecer a sua abundância, diversidade e equitabilidade;

• observar a relação entre as diatomáceas e os parâmetros ambientais analisados;

• determinar as preferências ecológicas, estimando óptimos e tolerâncias para parâmetros ambientais como o pH;

• testar a aplicabilidade dos índices diatómicos na determinação da qualidade da água na Madeira;

• correlacionar a avaliação fornecida pelos parâmetros ambientais com os dados obtidos através dos índices diatómicos;

2.1. Área de estudo

A escolha dos locais de amostragem não foi feita ao acaso, mas deveu-se ao facto de já terem sido alvo de estudo em termos de qualidade da água. Contudo estes estudos restringiram-se ao uso dos macroinvertebrados na avaliação da qualidade da água. Outro factor importante na escolha foi o fácil acesso a estes locais.

Foram seleccionados 12 locais de amostragem de cinco ribeiras, na ilha da Madeira: Ribeira de Machico, Ribeira do Juncal, Ribeira Brava, Ribeira da Metade e Ribeiro Frio (Figura 2.1). A amostragem decorreu entre Outubro de 2003 e Julho de 2004, nas quatro estações do ano.

MACHICO Ml M2 M3

Figura 2.1. Localização dos pontos de colheita das ribeiras amostradas.

2.1.1. As ribeiras amostradas e os locais de amostragem • Ribeira de Machico

Esta ribeira localizada na zona sudeste da ilha (Figura 2.1), desagua na baía de Machico, na cidade de Machico. Três locais foram amostrados nesta ribeira: Ml, M2 e M3 (Figura 2.2). A estação Ml localizada a acerca de 3 metros de altitude, é a mais impactada pois localiza-se na foz da ribeira, recebendo todos os efluentes provenientes de montante e as descargas da própria cidade. O local M2 está situado acima do local Ml a aproximadamente 209 metros de altitude, numa zona habitada e de alguma actividade agrícola. Este local é afectado também por lixo doméstico. A estação M3 está situada a montante da ribeira (300 metros de altitude) numa zona de agricultura e de algumas habitações.

Figura 2.2. a-c: Locais de amostragem da Ribeira de Machico

• Ribeira do Juncal

Esta ribeira está situada na zona nordeste da ilha (Figura 2.1) e desagua na Vila do Porto da Cruz. Três locais foram amostrados nesta ribeira: T4, J5 e J6 (Figura 2.3). A estação T4 está situada a montante, numa ribeira afluente chamada Ribeira Tem-te-não-caias, a aproximadamente 320 metros de altitude numa zona de agricultura. A uma altitude mais baixa (90 metros) localiza-se a estação J5 numa zona povoada. Este local é influenciado pela actividade agrícola e pelo despejo de lixo doméstico. A estação J6 é o local mais a jusante da ribeira, localizado na foz da Ribeira do Juncal a cerca de 8 metros de altitude. Este local sofre a influência de poluição urbana e agrícola, além da contaminação fecal de patos que são criados dentro da ribeira.

• Ribeira Brava

Esta ribeira está situada na parte sul da ilha (Figura 2.1). Três locais foram amostrados nesta ribeira: B7, B8 e B9 (Figura 2.4). A estação B7 está localizada mais a jusante da ribeira a cerca de 59 metros de altitude. Este local sofre de poluição urbana e agrícola. O local B8, localizado acima deste local, a 200 metros de altitude encontra-se numa zona de algumas habitações dispersas, onde predomina a prática agrícola. O local a montante B9 está situado na Serra de Água, numa zona de Laurissilva e de castanheiros.

Figura 2.4. a-c: Locais de amostragem da Ribeira Brava

• Ribeira da Metade e Ribeiro Frio

Na Ribeira da Metade foram amostrados os locais Me 10 e Mell. A estação Me 10 está localizada acima da central hidroeléctrica da Fajã da Nogueira, a 750 metros de altitude. A estação Mell está situada abaixo da central hidroeléctrica a 585 metros de altitude num tributário da ribeira. As duas estações desta ribeira encontram-se numa zona de vegetação Laurissilva. No Ribeiro Frio foi amostrado o local F12, que está situado acima dos viveiros de trutas, numa zona florestal a 1100 metros de altitude. Estes três pontos de amostragem (Figura 2.5.) estão localizados na montanha e não sofrem qualquer tipo de influência humana.

Figura 2.5. a-c: Locais de amostragem da Ribeira da Metade e do Ribeiro Frio

2.2. Amostragem no campo

2.2.1. Parâmetros ambientais

Em cada local de amostragem foram medidos in situ alguns parâmetros físico-químicos, como a temperatura da água, o oxigénio dissolvido, o pH e a condutividade, com um aparelho WTW MultiLine P4. Foram colhidas amostras de água para posterior análise química no laboratório.

2.2.2. Parâmetros biológicos

Em cada local de amostragem, foi feita a recolha de perifiton, efectuando uma raspagem de um substrato rochoso do local seguindo as recomendações de Kelly et ai., (1998). O material colhido foi guardado em frascos de vidro de aproximadamente 50 ml de volume e fixado com formaldeído a uma concentração final de 4% (V/V). Teve-se o cuidado de lavar a área raspada e de a juntar ao material colhido de forma a não ocorrer perdas de material. Cada frasco foi identificado com o local, data e área amostrada.

2.3. Análise laboratorial

2.3.1. Parâmetros químicos

No laboratório, as amostras de água foram filtradas por filtros GF/C (1,2 um de diâmetro do poro) antes de se proceder à análise química. A quantificação de sólidos voláteis (SV) foi feita segundo AP HA (1995). A concentração de nitratos foi determinada pelo método do salicilato de sódio e a determinação da concentração de nitritos foi feita pelo método da a-naftilamina - ácido sulfanílico, ambos de acordo com Rodier (1996). A concentração de fosfatos foi determinada pelo método do molibdato de amónio, sendo o cloreto estanhoso o redutor (APHA 1995). A concentração de amónia foi determinada pelo método do azul de indofenol (Hall & Lucas 1981). A dureza da água foi determinada por complexometria pelo EDTA e os cloretos foram determinados por recurso ao método de Mohr (Rodier, 1996). A determinação dos sulfatos foi feita pelo método "SulfaVer 4 - powder pillows" (Hach, 1993).

2.3.2. Parâmetros biológicos

No laboratório, ajustou-se o volume das amostras previamente preservadas com formaldeído 4% (V/V), de forma a ter uma área por volume conhecidos. Retirou-se subamostras e de seguida procedeu-se de forma a obter preparações definitivas, submetendo-as primeiro a uma oxidação química. Este processo teve como objectivo eliminar a matéria orgânica existente na amostra, de forma a poder visualizar melhor as frústulas das diatomáceas e proceder à sua identificação e contagem. Procedeu-se da seguinte forma:

• colocou-se um volume definido de amostra num tubo de centrífuga (cerca de 5 ml); • adicionou-se ácido nítrico concentrado (cerca de 5 ml) e um pouco de dicromato de

potássio;

• a amostra foi deixada a oxidar durante dois dias;

• foram feitas três lavagens com água destilada na centrífuga a 3000 rpm durante 10 minutos.

Após isto, colocaram-se volumes definidos de amostra em lamelas que foram deixadas a secar à temperatura ambiente. Depois montaram-se as lamelas em lâminas microscópicas com NAPHRAX® de modo a obter preparações definitivas.

A identificação foi feita quando possível até ao mais baixo nível taxonómico (espécie ou variedade) num microscópio óptico Olympus CX 31 com a objectiva de imersão de lOOx e

com abertura numérica de 1,25. Nos casos duvidosos usaram-se o microscópio óptico DIALUX 20 EB com uma objectiva de lOOx e com abertura numérica de 1,32 e o Microscópio Electrónico de Varrimento (SEM) JEOL JSM-6301 F. Para observar as diatomáceas no Microscópio Electrónico, as amostras foram previamente metalizadas com uma mistura de ouro e paládio. Para cada preparação, fez-se a identificação das valvas das diatomáceas e contou-se a preparação inteira (nunca contando menos que 400 valvas). A determinação taxonómica das diatomáceas foi baseada principalmente nas floras de Germain (1981) e de Krammer & Lange-Bertalot (1986-1991) e Lange-Bertalot (1993).

2.4. Análise estatística

2.4.1. Análise de dados: índices biológicos e estrutura da comunidade

Os dados das contagens das espécies foram introduzidas no programa de software 'OMNIDIA 4.1' (Lecointe et ai., 1993) de forma a calcular os valores dos índices diatómicos: IDAP, EPI-D, IBD, SHE, ROTT, WAT, IPS, SLA, DES, L&M, IDG, CEE e TDI. Este programa calculou os índices, apresentando os resultados numa escala de 0 a 20 (excepto para o TDI cuja escala varia entre 0 a 100), que corresponde a uma escala de qualidade da água, que varia desde águas muito poluídas até águas de muito boa qualidade. A Diversidade (H') e a equitabilidade (E) foram também calculadas com a ajuda deste software.

Antes da análise, foram verificadas a normalidade e a homocedascidade dos dados. As correlações entre os vários índices e as correlações entre os parâmetros de qualidade da água e os índices, a diversidade e a equitabilidade foram determinadas através da correlação de Pearson. As diferenças na estrutura da comunidade (diversidade e equitabilidade) entre locais amostrados e estações do ano foram testadas através de uma análise de variância bi-factorial (ANOVA) sem replicação. As diferenças foram consideradas significativas a P<0.05 (Zar, 1996).

2.4.2. Análise multivariável e determinação de óptimos e tolerâncias

De forma a relacionar os factores ambientais com a comunidade de diatomáceas estudada, foi efectuada uma análise canónica de correspondências (ACC), utilizando o programa informático CANOCO versão 4.0 (ter Braak & Smilauer, 1998). A ACC permite a determinação das variáveis ambientais que estão mais correlacionadas com a distribuição das

pontos e as variáveis ambientais são representadas por vectores. O comprimento dos vectores reflecte a importância relativa de cada variável ambiental na ordenação e a direcção dos vectores pode indicar correlações positivas, negativas ou falta de correlação.

De forma a efectuar a Análise Canónica de Correspondências, as abundâncias das diatomáceas foram previamente logaritmizadas e os parâmetros ambientais estandardizados. Fez-se o 'downweighting' das espécies raras e a selecção progressiva das variáveis ambientais de forma a determinar o número mínimo de variáveis ambientais para explicar a maior variância na distribuição das espécies. O teste de permutação de Monte Carlo com 199 permutações (P<0.05) foi usado para testar a significância de cada variável, seleccionando só as significativas.

O método das médias ponderadas foi feito de forma a estimar as preferências ecológicas (o valor óptimo (¾¾) e a tolerância (¾)) para alguns taxa que apresentaram preferências bem marcadas por parâmetros ambientais seleccionados pela análise (ACC) (Birks et ai. 1990). Foram usadas as seguintes fórmulas:

; = l / = 1

onde ûk e tk são respectivamente, o valor óptimo e a tolerância para o taxon k; yik é a abundância do taxon k na amostra /' e JC,- é o valor do parâmetro ambiental na amostra i.

Ë^*(

x

'""*)

2/

Z^*

/ 2

3 . 1 . P a r â m e t r o s a m b i e n t a i s

Os locais estudados são, em geral, bem oxigenados, com uma temperatura da água relativamente constante. A variação dos parâmetros ambientais medidos in situ ao longo do período de estudo está representada na Figura 3.1.

25.0 Ç "J 20.0 « 15.0 -1 10.0 2- 5.0 0.0 ■ o„i KJ. □ v«

M l VI2 M l .li. J S T4 B7 H8 B9 MclO M e l t l i - '

M l MZ Ml J « J 5 T 4 B7 B8 B9 MrlO Mi Il Kl 2

Machico Juncal Brava Metade Frio

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Machico Juncal Brava Metade Frio

Figura 3.1. Variação dos parâmetros ambientais medidos in situ ao longo das quatro estações do ano em todas as estações de amostragem das cinco ribeiras: Machico, Juncal, Brava, Metade e Frio.

Os valores mais elevados de oxigénio dissolvido e os valores mais baixos da temperatura da água foram registados na época das chuvas (Inverno e Primavera). Em todos os locais, o pH variou entre neutro a alcalino. Os valores mais baixos foram registados no Inverno, no local M3 (6,8) e no local F12 (6,7). O valor mais elevado foi registado na Primavera, no local Ml (9,6). A condutividade variou desde um mínimo de 52 uS cm" a um máximo de 468 JLXS cm"1 e foi mais elevada na estação Ml. Além da condutividade, os fosfatos

(Figura 3.2) registaram também valores mais elevados no local Ml e variaram entre 0,195 mg l"1 P-P043" e 0,341 mg l"1 P-PO43". O local F12 assim como os locais M3 e T4 situados a

montante tiveram os valores mais baixos de condutividade e os valores mais baixos de fosfatos. Os valores de condutividade foram mais baixos nas ribeiras que não sofrem impactos e aumentaram em geral nas estações secas (Verão e Outono). Na Figura 3.2 estão representados, além dos fosfatos, os restantes parâmetros ambientais analisados.

140.0 -I 120.0 ■ ■f^ 100.0 -S 80.0 1 600 I 40.0 20.0 0.0

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H

M l M2 M3 .16 .15 T4 B7 H9 MelO \ l . l i t i l M l M2 M3 .16 .IS 14 117 lift B9 Mrll) M r l l 112

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Jl

4 ^ 1

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MI M3 M 3 .16 .15 1-1 R7 B» D9 MclO M e l l F12

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l l l l t l ff) Ifl , Ml M2 M3 .16 .15 T4 B7 I » B9 MclO Vieil H 2 M l M2 M3 .16 .15 117 IW 119 MrlO M r l l 112 40 (I 35.0 | 25.0 Ï 20 " 3 15.0

li

llllll

I > M l M2 M l J6 .15 14 117 IW 119 Mclll M r l l 112

Machico Juncal Brava Metade Irio

Machico Juncal Brava Metade Frio

Figura 3.2. Variação dos parâmetros ambientais analisados no laboratório ao longo das quatro estações do ano em todos os locais de amostragem das cinco ribeiras: Machico, Juncal, Brava, Metade e Frio.

Os valores mais baixos de dureza (< 40 mg l"1 CaCCh) ocorreram nos locais de maior

altitude (B9, MelO, Mel 1 e F12). O local a montante da Ribeira de Machico (M3) também registou valores baixos de dureza, com um valor máximo de 52 mg l"1 CaC03 no Verão. A

dureza da água pode ser definida pela quantidade de iões Ca2+ e Mg2+. A variação da

concentração de cálcio, ao longo do tempo, teve uma variação parecida com a da dureza da água. Os valores mais baixos do ião cálcio (1,6 mg l"1 Ca2+) ocorreram no local de maior

altitude: Ribeiro Frio, na Primavera, enquanto a concentração máxima de 32,0 mg 1" Ca + foi

registada no Outono na Ribeira de Machico (Ml).

A matéria orgânica particulada no meio aquático, indicada pelos sólidos voláteis, foi mais elevada no local Ml na Primavera (55,5 mg l"1). Os locais de águas limpas situados a

altitudes mais elevadas, apresentaram os valores mínimos de matéria orgânica particulada, apesar do local B9 registar um pico na Primavera.

De uma forma geral, a Ribeira de Machico (Ml, M2, M3) teve os valores mais elevados de nitratos ao longo de todo o ano. O valor máximo (2,717 mg l"1 N-NO3") foi obtido

no Inverno, no local Ml. N-NH/ e N-N02~não estão representados na Figura 3.2 mas seguem o mesmo padrão que N-NO3". A maior parte dos valores de N-NH/ detectados durante o período de estudo situaram-se abaixo de 0,008 mg 1", à excepção da Ribeira de Machico (Ml, M2 e M3) e do local J6. As concentrações máximas de amónia foram detectadas na estação Ml e variaram entre 0,014 mg l"1 N-NH/, no Outono, e 0,265 mg l"1 N-NH/, na Primavera.

M2 registou os valores mais elevados de N-NH4+ (0,014 mg l"1) no Outono, enquanto no local

M3 e J6 foram detectadas concentrações máximas de amónia (0,028 mg l"1 N-NH/ e 0,121

mg 1" N-NH/, respectivamente) no Verão. Os valores de nitritos foram sempre abaixo de 0,02 mg l"1, em todos os locais e durante as quatro estações do ano, excepto no local J6 que no

Verão registou 0,032 mg l"1 NO2" e no local Ml que obteve os valores mais elevados de

N-N02", variando entre 0,027 mg l"1 N-N02", no Outono, e 0,158 mg l"1 N-N02" no Verão.

A concentração mais elevada de sulfatos (36,0 mg l"1 SO42") foi obtida na estação T4,

no Verão. Este local junto com os locais J5 e J6 da Ribeira do Juncal registaram de uma forma geral (excepto no Inverno) os valores mais elevados de sulfatos. A estação Ml também apresentou valores mais altos de sulfatos, registando um valor máximo de 31,0 mg l"1 SO42"

no Outono. Foram também registados sulfatos nos locais M2, B7 e B8, mas em concentrações mais baixas.

Os cloretos não variaram muito entre os locais, apesar dos valores terem sido mais baixos nas ribeiras de maior altitude. Em geral, os valores mais elevados de cloretos ocorreram durante o Verão e o Outono. As concentrações de cloretos variaram entre 14,2 mg 1" Cl" no local Ml, no Inverno, e 85,2 mg l"1 Cl" no Verão, no mesmo local.

3.2. Parâmetros biológicos

3.2.1. Composição específica e estrutura da comunidade de diatomáceas

Durante o período de estudo, 189 espécies pertencendo a 53 géneros, foram identificadas. Nitzschia e Navicula foram os géneros mais frequentemente representados, com 42 e 25 taxa, respectivamente. Alguns dos taxa encontrados estão representados na Figura 3.3

Figura 3.3. Micro fotografias de algumas espécies de diatomáceas encontradas: 1) Pleurosira

laevis. 2) Navicula gregária. 3) Stauroneis smithii. 4) Cocconeis placentula var. euglypta. 5) Gomphonema acuminatum. 6) Cyclotella meneghiniana.

Tabela 3.1. Taxa com abundâncias relativas >5%.

Código Taxa

ADMI Achnanthidium minutissimum (KUtzing) Czarnecki APED Amphora pediculus (Kutzing) Grunow

ARPT Achnanthes rupestoides Hohn

CPLE Cocconeis placentula Ehrenberg var. eugfypta (Ehrenberg) Grunow CPLI Cocconeis placentula Ehrenberg var. lineata (Ehrenberg) Van Heurck DMES Diatoma mesodon (Ehrenberg) Kutzing

ENMI Encyonema minutum (Hilse in Rabenhorst) D.G. Mann EOMI Eolimna minima (Grunow) Lange-Bertalot

ESBM Eolimna subminuscula (Manguin) Moser, Lange-Bertalot et Metzeltin FCRA Fraguaria capucina Desmazières var. radians (Kutzing) Lange-Bertalot FGRA Fr ágil ar ia gracilis Oestrup

GCLA Gomphonema clavatum Ehrenberg

KCLE Karayevia elevei (Grunow in Cleve et Grunow) Round and Bukhtiyarova MAAT Mayamaea atomus (Kutzing) Lange-Bertalot

MLIN Melosira lineata (Dillwyn) Agardh MVAR Melosira varians Agardh

NCPL Nitzschia capitellata Hustedt

NCTE Navicula cryptotenella Lange-Bertalot NDIS Nitzschia dissipata (Kutzing) Grunow NERI Navicula erifuga Lange-Bertalot NGRE Navicula gregária Donkin

NIFR Nitzschiafrustulum (KUtzing) Grunow NINC Nitzschia inconspicua Grunow

NMRO Nitzschia macaronesica Lange-Bertalot

NPAE Nitzschiapaleacea (Grunow) Grunow in Van Heurck NPAL Nitzschiapalea (KUtzing) W. Smith

NSEM Navicula seminulum Grunow NSYM Navicula symmetrica Patrick

NTPT Navicula tripunctata (O.F. Millier) Bory

NVRO Navicula viridula (Kutzing) Ehrenberg var. rostellata (Kutzing) Cleve PLEV Pleurosira laevis (Ehrenberg) Compere

PLFR Planothidium frequentissimum (Lange-Bertalot) Lange-Bertalot POBG Psammothidium oblongellum (Oestrup) Van de Vijver

PTLA Planothidium lanceolatum (Brebisson ex Kutzing) Lange-Bertalot RABB Rhoicosphenia abbreviata (Agardh) Lange-Bertalot

UBIC Ulnaria biceps (KUtzing) Compère

Durante o estudo, foram encontradas várias espécies raras e esporádicas. A maioria das espécies predominantes encontradas são ubíquas. Cocconeis placentula var. euglypta e

Cocconeis placentula var. lineata foram os taxa mais abundantes, ocorrendo em cerca de 96%

de todas as amostras. Estas espécies foram menos abundantes no local F12. Cocconeis

placentula var. lineata foi dominante na Primavera, na estação J5, com uma abundância

O U T INV P R I V E R O U T I N V P R I V E R O U T I N V P R I V E R J6 (»»1 T4 ^

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Figura 3.4. Variação sazonal da abundância relativa das espécies dominantes (abundância relativa> 5%) nos locais de amostragem.

Cocconeis placentula var. euglypta, Cocconeis placentula var. lineata, Planothidium lanceolatum, Planothidium frequentissimum, Amphora pediculus, Mayamaea atomus e Navicula gregária foram os taxa com uma distribuição mais vasta, aparecendo em quase

todos os locais. Nitzschia capitellata e Navicula erifuga tiveram abundâncias superiores a 5% só na estação Ml. Eolimna subminuscula registou também maiores abundâncias neste local.

embora a sua presença fosse comum na maioria dos locais e parecesse ter uma distribuição ubíqua. Também se verificou a presença de espécies endémicas em locais situados na floresta

Laurissilva: Navicula madeirensis e Nitzschia macaronesica. Constatou-se a presença de Navicula madeirensis nos locais B9, Me 10, Mell e F12, mas com abundâncias relativas

inferiores a 1%. Nitzschia macaronesica foi encontrada nos locais Me 10 e Mel 1, no Outono, Inverno e Primavera. No Verão, esta espécie também se observou nos locais Ml, J5, J6, B8 e B9, mas sempre com uma abundância relativa inferior a 1%, enquanto que na estação Me 10 a sua abundância relativa foi de 76,6 %. A espécie Pleurosira laevis apareceu unicamente nos locais T4, J5 e 56 (Ribeira do Juncal) e foi mais abundante no Outono, no local T4 (13,7%). Em relação à estrutura da comunidade, a diversidade (FT) e a equitabilidade (E) não mostraram variações significativas entre locais ou entre estações do ano (Tabela 3.2).

Tabela 3.2. Resumo da ANOVA para a diversidade (H') e para a equitabilidade (E). O efeito dos locais e das estações do ano foram analisados para cada parâmetro (g.l.-graus de liberdade; NS-não significativo).

Parâmetros Fonte de variação F _g.l. P

Diversidade Local 1.6 11,33 NS

Estação 2.3 3,33 NS

Equitabilidade Local 1.4 11,33 NS

Estação 2.2 3,33 NS

3.2.2. Análise multivariável da comunidade de diatomáceas

O gráfico de ordenação resultante da ACC, que mostra a distribuição das espécies e a sua relação com os parâmetros ambientais está representado na Figura 3.5. A selecção progressiva das variáveis ambientais e os testes de permutação de Monte Cario reduziram as variáveis ambientais para seis variáveis, que explicaram de forma significativa a distribuição das espécies: altitude, fosfatos, pH, cálcio, sulfatos e sólidos voláteis (SV). As seis variáveis ambientais consideradas na ACC explicaram 33,5% da variação total da distribuição das diatomáceas. Os dois primeiros eixos explicaram 23,0% da variância dos dados das diatomáceas e 68,5% da variância explicada pelas variáveis ambientais (Tabela 3.3). As

0,224 0,102 0,962 0,865 15,7 23,0 47,0 licos 68,5 1,420 0,476

correlações espécies-ambiente foram elevadas: o eixo 1 e o eixo 2 obtiveram correlações de 0,967 e 0,886 respectivamente.

Tabela 3.3. Resumo da Análise Canónica de Correspondências entre as espécies de diatomáceas e as variáveis ambientais para o período estudado (só os dois primeiros eixos estão representados).

Eixo 1 Eixo 2 Valores próprios (k)

Correlações espécies-ambiente % de variância cumulativa:

dos dados das espécies da relação espécies-ambiente

Soma de todos os valores próprios não canónicos Soma de todos os valores próprios canónicos

A ACC revelou a presença de muitas espécies com largas tolerâncias às variáveis ambientais, estando ordenadas próximas do centro da origem dos eixos (Figure 3.4). Estas espécies de larga distribuição incluem Cocconeis placentula var. euglypta, Cocconeis

placentula var. lineata, Amphora pediculus, Mayamaea atomus, Navicula gregária, Navicula seminulum e Eolimna minima.

Analisando o pH, taxa alcalibiontes (de acordo com van Dam et ai., 1994), como é o caso de Diatoma vulgaris, Amphora veneta, Epithemia sorex e Pleurosira laevis estão projectados no lado direito do gráfico (lado positivo) junto com taxa alcalifílicos como

Cocconeis pediculus, Navicula erifuga, Nitzschia capitellata e Tryblionella hungarica entre

outros. Estas espécies estão associadas a valores mais elevados de pH, em oposição ás espécies acidofílicas como Tabellaria flocculosa, Eunotia implicata e Eunotia minor que estão localizadas no lado esquerdo do primeiro eixo (lado negativo), junto com muitas espécies características de águas circumneutras, que estão também situadas á volta do centro da origem dos eixos. Estes incluem espécies como Diploneis oculata, Navicula radiosa,

Diadesmis perpusilla, Diadesmis confervacea, Pinnularia microstauron var. brebissonii, Nitzschia gracilis, Nitzschia hantzschiana, Fragilaria gracilis, Navicula seminulum, Nitzschia palea, Gomphonema parvulum, Achnanthidium minutissimum, Gomphonema clavatum e

Figura 3.5. Resultados da ACC: representação das espécies de diatomáceas e dos parâmetros ambientais para o período estudado. Os pontos representam as espécies de diatomáceas. Só os

taxa seleccionados (ver Tabela 3.4) estão identificados com abreviação correspondente.

As diferenças entre as características ambientais das várias ribeiras foram mostradas pelo gráfico de ordenação dos locais (Figura 3.6). O local F12 do Ribeiro Frio está associado a valores mais baixos de pH estando situado no quadrante inferior esquerdo. Em oposição, o local Ml da Ribeira de Machico está relacionado a valores mais elevados de pH (sendo o valor máximo no verão) estando situado no quadrante superior direito. Ribeiras situadas a altitudes mais elevadas situadas na serra em zonas florestais foram projectadas no lado esquerdo (lado negativo) do gráfico de ordenação. O local F12 do Ribeiro Frio esteve associado a altitudes mais elevadas e a concentrações mais baixas do ião cálcio. Este local está situado no quadrante inferior esquerdo, associado a valores mais baixos de variáveis de poluição como matéria orgânica (SV), fosfatos, sulfatos e pH. Algumas espécies características de F12 são: Tabellaria flocculosa e Navicula exilis. Outras espécies foram também encontradas nos locais de maiores altitudes como a da Ribeira de Metade e o local B9: Eunotia implicata, Diploneis oculata, Eunotia bilunaris, Fraguaria crotonensis, Navicula

mesodon. Estes taxa preferem condições menos tróficas, sendo a maioria classificados (de

acordo com van Dam et ai., 1994) como oligotróficos e mesotróficos. Algumas destas espécies têm no entanto preferências tróficas desconhecidas.

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Figura 3.6. Resultados da ACC: representação dos locais de amostragem e das variáveis ambientais (AUT- Outono; WIN- Inverno; SPR- Primavera; SUM- Verão).

Espécies endémicas como Navicula madeirensis e Nitzschia macaronesica foram também encontradas nestes locais. Navicula madeirensis foi observada no local a montante da Ribeira Brava (B9) e na Ribeira de Metade e no Ribeiro Frio, enquanto Nitzschia

macaronesica foi observada em grande abundância apenas na Ribeira da Metade (Me 10 e

Mel 1). Achnanthidium minutissimum teve também maior expressão nos locais mais altos do Ribeiro Frio, Ribeira da Metade e no local B9, apesar de ser comum na maioria dos locais amostrados.

O local a jusante da Ribeira de Machico (Ml) está no outro extremo do gradiente de altitude e parece estar associado a pH mais elevado e a variáveis de poluição como fosfatos e matéria orgânica (SV) e a concentrações iónicas (cálcio). Espécies que preferem meios hipereutróficos (de acordo com van Dam et ai., 1994), como é o caso de Nitzschia capitellata e meios eutróficos como Cocconeis pediculus, Navicula erifuga, Tryblionella hungarica,

Tryblionella apiculata e Tryblionella cálida estiveram associadas a este local. Outras espécies

abundantes neste local são: Eolimna subminuscula, Nitzschia frustulum e Nitzschia palea. Os locais J6 e J5, ocupam o lado direito do primeiro eixo, estando associados a concentrações mais elevadas de matéria orgânica (SV), sulfatos e concentração iónica (especialmente no Inverno e no Outono) e a altitudes mais baixas. Os taxa característicos destes locais são hipereutróficos (Nitzschia levidensis e Lemnicola hungarica) e eutróficos

(Luticola goeppertiana, Surirella ovalis, Tryblionella apiculata e Tryblionella cálida). A

espécie eutrófica Pleurosira laevis é também característica destes locais, aparecendo só na Ribeira do Juncal durante o período de estudo. Esta espécie foi mais abundante no Outono no local T4 (13,7%).

Em geral, não houve uma grande variação sazonal para os diferentes locais excepto para Ml. Este local esteve associado a elevados valores de pH na Primavera e no Verão e a concentrações mais altas de matéria orgânica no Outono e no Inverno.

3.2.3. Preferências ecológicas das diatomáceas

O método das médias ponderadas pode prever as preferências ecológicas das espécies de diatomáceas. O óptimo de uma certa espécie pode estar relacionado com os parâmetros ambientais consoante a sua localização e proximidade ao extremo do vector na ACC. A Tabela 3.4 mostra o óptimo de pH («*) e tolerâncias (4) calculadas para os taxa que se destacaram na ACC e a sua classificação (de acordo com van Dam et ai., 1994): indiferente, alcalibionte, alcalifílico, circumneutro e acidofílico. Para alguns taxa (17) as preferências de pH não são conhecidas segundo a classificação de van Dam et ai., 1994. O óptimo de pH variou entre 6,9 (Diadesmis confervacea) e 8,7 (Diatoma vulgaris) (Tabela 3.4). A maioria dos taxa encontrados durante o estudo preferem águas alcalinas.

Tabela 3.4. Os códigos e nomes das espécies que se destacaram na análise da ACC, as suas classes de pH de acordo com van Dam et ai. (1994), e os óptimos (w*) e tolerâncias (f*) de pH estimados.

pH

Código Taxa Classe de pli _{h h}

AATG Achnanthidium alteragracillima (Lange-Bertalot) Round & Bukhtiyarova Alcalifilico 7.5 0,3 ACOP Amphora copulata (Kutzing) Schoeman & Archibald Alcalifilico 7,2 0,3 ADMI Achnanthidium minutissimum (Kutzing) Czarnecki Circumneutro 7,2 0,3

AINA Amphora inariens is Krammer Desconhecido 7.6 0,1

APED Amphora pediculus (Kutzing) Grunow Alcalifilico 7.6 0,2

ARPT Achnanthes rupestoides Hohn Alcalifilico 7.6 0,1

AUGR Aulacoseira granulata (Ehrenberg) Simonsen Alcalifilico 7.1 0,4

AVEN Amphora veneta Kutzing Alcalibiontc 7,7 0,1

CIRI Cyclotella iris Brun & Heribaud Desconhecido 7.7 0,4 CMEN Cyclotella meneghiniana Kutzing Alcalifilico 7,5 0,3 CPED Cocconeis pediculus Ehrenberg Alcalifilico 8,0 0,6 CPLE Cocconeis placentula Ehrenberg var. euglypta (Ehrenberg) Grunow Alcalifilico 7,5 0,4 CPLI Cocconeis placentula Ehrenberg var. lineata (Ehrenberg) Van Heurck Alcalifilico 7,8 0,3 CRCU Craticula cuspidata (Kutzing) Mann Alcalifilico 7.5 0,2 DCOF Diadesmis confervacea Kutzing Circumneutro 6,9 0,1 DMES Diatoma mesodon (Ehrenberg) Kutzing Circumneutro 7,2 0,3

DMOD Diploneis módica Hustedt Desconhecido 7,6 0,1

DOBL Diploneis oblongella (Naegeli) Cleve-Euler Desconhecido 7.1 0,3 DOCU Diploneis oculata Brébisson Cleve Circumneutro 7,2 0,3 DPER Diadesmis perpusilla (Grunow) D.G. Mann in Round & al, Circumneutro 7,2 0,3

DSUB Denticula subtilis Grunow Desconhecido 7.4 0,3

DVUL Diatoma vulgaris Bory Alcalibiontc 8.7 0,9

EBIL Eunotia bilunaris (Ehrenberg) Mills var. bilunaris Indiferente 7,0 0,1 EIMP Eunotia implicata Nõrpel, Lange-Bertalot & Ailes Acidofilico 7,0 0,1 EMIN Eunotia minor (Kutzing) Grunow in Van Heurck Acidofilico 7,1 0,3 EOMI Eolimna minima (Grunow) Lange-Bertalot Alcalifilico 7,3 0,3 ESBM Eolimna subminuscula (Manguin) Moser, Lange- Bertalot & Metzeltin Alcalifilico 7.9 0,5

ESOR Epithemia sorex Kutzing Alcalibiontc 7.8 0,1

FCRA Fraguaria capucina Desmazières var. radians (Kutzing) Lange-Bertalot Desconhecido 7,3 0,3

FCRO Fraguaria crotonensis Kitton Alcalifilico 7,1 0,2

FCVA Fraguaria capucina Desmazières var. vaucheriae (Kutzing) Lange-Bertalot Alcalifilico 7.7 0.2

FGRA Fragilaria gracilis Oestrup Circumneutro 7,1 0,1

FVUL Frustulia vulgaris (Thwaites) De Toni Alcalifilico 7,1 0.1 GACU Gomphonema acuminatum Ehrenberg Alcalifilico 7,0 0,1

GSCA Gyrosigma scalproides (Rabenhorst) Cleve Desconhecido 7.6 0.2 GTRU Gomphonema truncatum Ehrenberg Alcalifílico 7,6 0,3 HHUN Hippodonta hungarica (Grunow) Lange-Bertalot, Metzeltin & Witkowski Alcalittlico 7.6 0.1 KCLE Karayevia elevei (Grunow in Cleve & Grunow) Round & Bukhtiyarova Alcalifílico 7,6 0.1 LGOE Luticola goeppertiana (Bleisch in Rabenhorst) D.G. Mann Alcalifílico 7.6 0.3 LHUN Lemnicola hungarica (Grunow) Round & Basson Alcalifílico 7.5 0,2 LVEN Luticola ventricosa (Kutzing) D.G. Mann Circumneutro 7,7 0,2

MAAT Mayamaea atomus (Kutzing) Lange-Bertalot Alcalifílico 8,0 0,2

MVAR Melosira varions Agardh Alcalifílico 7.3 0,3

NAMP Nit:schia amphibia Grunow f. amphibia Alcalifílico 7.7 0,2

NBRE Nitzschia brevíssima Grunow Circumneutro 7.4 0,3

NCIN Navicula cariocincta Lange-Bertalot Alcalifílico 7.7 0.1 NCPL Nitzschia capitellata Hustedt in A.Schmidt & al. Alcalifílico 7.8 0,3 NDIS Nitzschia dissipata (Kutzing) Grunow var. dissipata Alcalifílico 7.6 0.4 NERI Navicula erifuga Lange-Bertalot Alcalifílico 7.7 0.1

NEXI Navicula exilis Kutzing Desconhecido 7,0 0.1

NGER Navicula germainii Wallace Alcalifílico 7.4 0,3

NGRE Navicula gregária Donkin Alcalifílico 7.2 0,3

NHAN Nitzschia hantzschiana Rabenhorst Circumneutro 7,7 0,3 NIFR Nitzschia frustulum (Kutzing) Grunow \a.r.frustulum Alcalifílico 8.0 0,5

NIGR Nitzschia gracilis Hantzsch Circumneutro 7.0 0,2

NISC Nitzschia scalpelliformis (Grunow) Grunow in Cleve & Grunow Desconhecido 7,7 0.1 NIVA Nitzschia valdestriata Aleem & Hustedt Alcalifílico 7.5 0,2 NLEV Nitzschia levidensis (W. Smith) Grunow in Van Heurck Alcalifílico 7,6 0,2 NLGC Navicula longicephala Hustedt var. longicephala Desconhecido 7,1 0,1 NMAD Navicula madeirensis Lange-Bertalot Desconhecido 7.3 0,4 NMRO Nitzschia macaronesica Lange-Bertalot Desconhecido 7,7 0,1 NPAL Nitzschia palea (Kutzing) W. Smith Circumneutro 7,6 0.3

NRAD Navicula radiosa Kutzing Circumneutro 7.1 0.1

NRHY Navicula rhynchocephala Kutzing Alcalifílico 7.6 0,4 NRST Nitzschia rosenstockii Lange-Bertalot Desconhecido 7.7 0.1

NSEM Navicula seminulum Grunow Circumneutro 7.3 0.3

NSIG Nitzschia sigma (Kutzing) W. Smith Alcalifílico 7,7 0.2

NSYM Navicula symmetrica Patrick Alcalifílico 7,6 0,2

NTPT Navicula tripunctata (O.F.Muller) Bory Alcalifílico 7,9 0,1 NTRV Navicula trivialis Lange-Bertalot var. trivialis Alcalifílico 7,2 0,1 NUMB Nitzschia umbonata (Ehrenberg) Lange-Bertalot Circumneutro 8.0 0.1

NVEN Navicula veneta Kutzing Alcalifílico 7,5 0,3

NVER Nitzschia vermicularis (Kutzing) Hantzsch Alcalifílico 7,0 0,1 NWIL Navicula wildii Lange-Bertalot Alcalifílico 7,5 0.3 OROE Orthoseira roeseana (Rabenhorst) O' Meara Desconhecido 7,8 0,1 PBRT Pinnularia borealis Ehrenberg f. rectangularis Carlson Desconhecido 7.6 0,3 PLEV Pleurosira laevis (Ehrenberg) Compere f. laevis Ehrenberg Alcalibionte 7,7 0.1 PMBR Pinnularia microstauron (Ehrenberg) Cleve var. brebissonii (Kutzing) Mayer Circumneutro 7,0 0.1 PRST Planothidium rostratum (Oestrup) Lange-Bertalot Alcalifílico 7.4 0.8

RABB Rhoicosphenia abbreviata (Agardh) Lange-Bertalot RGIB Rhopalodia gibba (Ehrenberg) O.Millier var. Gibba RSIN Reimeria sinuata (Gregory) Kociolek & Stoermer SOVI Surirella ovalis Brebisson

SSMI Stauroneis smithii Grunow TAPI Tryblionella apiculata Gregory

TCAL Tryblionella cálida (Grunow in Cleve & Grunow) D.G. Mann TFLO Tabellariajlocculosa (Roth) Kutzing

THUN Tryblionella hungarica (Grunow) D.G, Mann

Alcalifilico 7,3 0,3 Alcalibionte 7,9 0,1 desconhecido 7.1 0,3 Alcalifilico 7,7 0,1 Alcalifilico 7,4 0,1 Alcalifilico 7,7 0,1 desconhecido 7,6 0,2 Acidofilico 7,0 0,1 Alcalifilico 7,7 0,1

3.3. Qualidade biológica da água

3.3.1. índices diatómicos e indicação da qualidade da água

Os valores dos diferentes índices diatómicos estão representados na Tabela 3.5. A maioria dos índices indicaram pior qualidade da água no local Ml durante todo o período de estudo, mas especialmente no Outono. A água nos locais J6 e B7, na Primavera, foram também de pior qualidade. Em geral os índices indicaram uma melhor qualidade da água nos locais limpos das Ribeiras da Metade e no Ribeiro Frio. As ribeiras apresentaram menos poluição na Primavera e no Verão.

Correlações positivas significativas foram encontradas entre a maioria dos índices calculados (Tabela 3.6). A correlação mais forte foi entre os índices IPS e CEE e entre IPS e IBD. O índice CEE teve também uma forte correlação com o índice IDAP. TDI só correlacionou com dois índices, tendo uma correlação positiva com SHE (0,409) e uma correlação negativa com WAT (-0,523).

A maioria dos índices diatómicos não reflectiu bem a qualidade da água nas diferentes ribeiras. O índice IDAP pareceu subestimar os locais limpos de maior altitude. Os resultados dados por IDAP nunca foram superiores a 15. O índice SLA teve o mesmo problema, com um valor máximo de 14,8 no Verão no local F12 além de este índice não discriminar bem a qualidade da água entre os diversos locais.

O índice IDG revelou valores mais baixos do que os esperados nos locais mais altos B9, MelO e Mell, especialmente no Verão, dando um valor de 3,6 a Mell, enquanto o índice EPI-D pareceu subestimar os locais de maiores altitudes no Outono e no Inverno. Os valores deste índice também não parecem ser realistas. Na Primavera e no Verão, quando as condições ambientais eram as melhores, este índice apresentou valores baixos em muitos dos

Tabela 3.5. Valores dos índices de diatomáceas durante o período de estudo.

AMOSTRA IDAP EPI-D M l 5,7 7,9 M 2 5,2 14,9 M 3 13,1 9,9 .16 10,1 8,6 .15 4,8 7,2 14 13,1 10,3 B7 13,3 9,0 B8 6,2 14,5 B9 10,6 13,4 MeiO 14,1 14,0 M e l l 12,9 13,2 F12 12,2 14,0 M I 5,8 5,5 M2 7,0 11,0 M 3 7,9 9,4 .16 8,7 9,6 .15 10,8 13,3 14 14,3 14,0 U7 9,1 10,3 U8 9,5 11,7 B9 11,9 14,9 MelO 15,0 14,8 M e l l 13,3 13,6 F12 12,8 14,2 M l 5,8 8,1 M2 8,0 13,2 M 3 9,2 12,8 .16 8,0 2,2 .15 11,8 14,1 14 14,5 14,6 H7 5,8 4,4 B8 8.2 9,0 119 13,4 14,6 MelO 12,7 16,2 M e l l 15,1 14,6 F12 12,5 17,2 M l 7,1 7,1 M 2 8,0 11,1 M 3 10,2 6,5 .16 6,3 6,8 .15 6,4 8,0 14 14,4 14,2 B7 5,8 10,8 1)8 6,1 13,4 B9 14,5 7,1 MelO 15,0 16,4 M e l l 15,0 14,4 IBD S H E R O T T W A T 6,6 6,4 7,9 4,6 14,4 5,4 9,3 19,5 14,4 11,8 14,9 11,2 10,3 10,2 10,5 9,9 12,2 7,3 10,2 11,6 15,5 11.8 16,6 13,3 13,1 12.1 12,4 16,0 14,8 8,3 10,3 19,1 13,3 10,8 13,4 18.5 17,0 11,1 12,1 17,0 14,2 12,7 12,3 17,2 14,2 14,3 14,8 12,1 6,7 7,0 9,2 7,2 10,4 10,2 11,5 14,8 11,4 10,2 13,7 9,1 12,4 10,8 11,9 13,9 13,3 12,1 12,8 18,2 12,4 13,4 12,8 19,3 11,5 11,8 11,5 14.2 15,6 8,3 9,4 19,1 17,8 8.9 18,3 16,7 17,3 11,5 12,1 18,0 14,3 13,0 12,6 17,8 14,8 14,6 15,0 12,3 12,3 8,0 9,9 11,5 15,8 8,6 10,7 18,7 15,9 12,7 17,3 10,8 15,2 2,0 4,8 12,8 19,3 10,8 12,0 19,2 18,5 13,4 14,1 18,9 17,0 3,2 6,4 15,0 18,5 4,5 6,9 18,0 17,1 9,6 17,8 13,0 18,7 15,6 16,7 15,1 16,4 15,3 15,3 17,7 20,0 16,5 17,7 18,3 10,1 6,7 9,3 9,0 12,8 11,8 12,0 15,2 14,9 11,5 15,8 10,3 13,0 8,9 10,9 12,9 13,7 9,6 11,0 11,7 17,0 13,7 14,0 17,3 15,7 9,6 11,2 15,3 19,0 12,1 13,4 17,3 16,0 10,5 11,6 13,5 18,6 16,2 17,5 12,2 14,8 14,0 14,2 18,4

IPS SLA D E S I.&M 7,2 7,1 15,2 8,8 14,4 13,3 11,3 15,1 14,8 11,1 12,1 10,5 9,0 10,6 9,0 9,5 10,2 11,7 13,6 10,5 12,5 12,4 U , 7 12,3 15,6 13,4 18,2 13,0 14,5 13,2 12,1 15,0 13,7 13.0 13,2 14,7 17,0 13,1 15,3 14,1 16,0 13,1 17,3 14,1 17,0 13,2 13,2 13,1 6,9 8,7 15,1 9,4 10,8 12,2 14,5 12,5 11,6 11,4 14,0 11,3 11,5 11,2 14,0 11,9 13,3 12,8 16,3 14,6 14,0 12,9 15,4 14,6 14,0 13,1 15,0 12,9 15.1 13,0 16,6 13,9 16,0 13,3 16,5 11,4 17,6 13,4 15,9 14,4 15,7 13,2 18,0 14,2 17,5 13,7 13,9 13,6 10,1 10,0 14,8 9,8 15,4 13,0 14,2 14,0 16,5 11,2 14,8 11,4 9,9 10,5 14,7 8,1 19,0 13,2 17,8 12,1 18,3 13,2 17,5 14,! 13,4 11,1 15,2 8,5 16,8 12,4 15,1 10,1 14,5 13,1 16,8 9,4 18,8 12,8 18,7 16,0 17,4 13,6 18,3 15,3 19,7 10,7 19,6 17,3 7,2 8,1 10,6 9.1 12,1 12,7 14,5 10,9 14,2 10,3 13,3 9,6 10,6 12,0 15,8 10,3 10,6 13,3 17.2 12,2 17,2 13,2 18.6 14,3 13,9 12,3 15,5 10,(1 14,4 12,6 17,1 13,1 14,9 11,5 16,9 11,5 18,8 13,4 19,7 16,3 16,8 13,4 19.5 15,0 MX. C E E TD1 % 1 ' T 6,3 5,0 73,5 34,6 12,8 9,0 50,2 0,8 12,7 11,3 72,2 11,9 9,0 7,7 78,3 23,0 10,7 6,9 66,2 16.7 11,3 13,2 58,0 2,3 10,9 12,6 9().(, 1().(, 12,7 9,7 50,7 1,0 12,2 11,8 51,5 2,6 12,2 16,0 57,2 0,3 11,2 17,0 76,0 0,3 16,1 17,5 69,4 1,2 4,8 5,0 74,5 49,9 8,2 9,6 59,2 32,3 10,6 9,0 79,4 23,1 10,6 9,9 65,2 20,3 12,2 12,8 54,6 6,4 12,8 12,6 51,7 0,7 12,1 10,0 74,3 22,0 12,4 11,8 52.3 2,3 12,6 15,8 51,7 0,3 13,6 17.0 57.8 0,3 11,9 16,6 76,1 0,3 16,2 15,3 70.6 1,3 6,7 7,7 62,3 18,9 12,2 M.6 50,8 1,9 14,2 12,6 78,0 8.0 10,8 9,6 54,2 4,4 12,5 15,8 52,8 2,2 12,8 14,7 52,8 1,2 10,6 9,6 52,4 9,1 12,4 M.I 51,3 2,0 12,3 16,2 57,2 0,2 12,5 15,8 84,9 0,3 13,9 18,3 65,1 0.1 14,7 15,8 77,9 0,4 7,8 6,5 72,7 19,2 7,7 11,1 68,3 36,9 14,5 9,6 74,0 14,5 7,6 9,0 70,8 »3,3 9,5 9,0 74,3 '3,0 12,0 15,8 64,2 3,2 8,4 8.8 5S.X 30,7 12,3 11,6 53,5 1,1 12,1 1 2.2 73,4 7,2 3,6 17,9 61,1 o.l 11,6 17,9 77,6 0,6